Comparacion-del-desempeno-de-cuatro-indices-bioticos-IBF-RBPIII-BMWP-e-IBE-con-base-en-la-utilizacion-de-macroinvertebrados-para-el-monitoreo-de-la-calidad-del-agua-en-el-Rio-Lerma-Mexico

Vista previa del material en texto

UNIVERSIDAD NACIONAL AUTÓNOMA
DE MÉXICO
FACULTAD DE CIENCIAS
FACULTAD DE CIENCIAS
UNAM
TUTOR:
BIOL. PABLO HERNÁNDEZ ALMARAZ
2006
Comparación del desempeño de cuatro índices bióticos (IBF, 
RBP-III, BMWP e IBE) con base en la utilización de 
macroinvertebrados para el monitoreo de la calidad del 
agua en el río Lerma, México.
T E S I S
QUE PARA OBTENER EL TÍTULO DE :
B I Ó L O G O
P R E S E N T A :
CLAUDIO MANUEL PADILLA GONZÁLEZ
 
UNAM – Dirección General de Bibliotecas 
Tesis Digitales 
Restricciones de uso 
 
DERECHOS RESERVADOS © 
PROHIBIDA SU REPRODUCCIÓN TOTAL O PARCIAL 
 
Todo el material contenido en esta tesis esta protegido por la Ley Federal 
del Derecho de Autor (LFDA) de los Estados Unidos Mexicanos (México). 
El uso de imágenes, fragmentos de videos, y demás material que sea 
objeto de protección de los derechos de autor, será exclusivamente para 
fines educativos e informativos y deberá citar la fuente donde la obtuvo 
mencionando el autor o autores. Cualquier uso distinto como el lucro, 
reproducción, edición o modificación, será perseguido y sancionado por el 
respectivo titular de los Derechos de Autor. 
 
 
 
1. Datos del alumno 
Padilla 
Gonzalez 
Claudio Manuel 
55 34 29 59 
Universidad Nacional Autónoma de Mexico 
Facultad de ciencias 
Biología 
094617913 
 
2. Datos del tutor 
Biol 
Pablo 
Hernandez 
Almaraz 
 
3. Datos del sinodal 1 
M en C 
Rebeca Maria 
Lopez 
Rivas 
 
4. Datos del sinodal 2 
M en C 
Mario Alejandro 
Gomez 
Ponce 
 
5. Datos del sinodal 3 
Dra 
Maria Esther 
Diupotex 
Chong 
 
6. Datos del sinodal 4 
Biol 
David 
Salinas 
Torres 
 
7. Datos del trabajo escrito 
Comparación del desempeño de cuatro índices bióticos (IBF, RBP-III, BMWP e IBE) con 
base en la utilización de macroinvertebrados para el monitoreo de la calidad del agua en el río 
Lerma, Mexico 
62 pp 
2006 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
A mis padres y hermano, 
a mis abuelas Bertha y Tello; 
y a la amada memoria de mis abuelos Bernardo y Manuel. 
Todos en mi corazón por siempre. 
 
 
AGRADECIMIENTOS ACADÉMICOS 
 
 
Al comité tutoral, por todas las correcciones, sugerencias y experiencias compartidas, así como por el apoyo 
brindado en este paso tan importante: 
 
A mi tutor y más que amigo, Biól. Pablo Hernández, por ser esa conciencia que me carcomía cada día que pasaba y 
se arriesgó a dar ese gran paso junto conmigo, a un mundo totalmente desconocido y lleno de peligros al que nos 
enfrentamos. Gracias Brother. 
 
 A mi amigo y apoyo, M. en C. Alejandro Gómez, por estar ahí y alentarme siempre; y ser esa compañía para el 
desahogo contra las adversidades del universo que habitamos. Gracias Alex. 
 
A mi profesora de acuacultura, M. en C. Rebeca López, por ser tan comprensiva por la situación vivida, ser la 
persona más dulce conmigo pero exigente a la vez, y hacerme las correcciones debidas al momento debido, tanto en 
mi vida profesional como en este documento. 
 
A mi confidente y amiga, la Dra. María Esther Diupotex, por haberme permitido apoyarme en su hombro para 
desahogarme y poder continuar esa larga carrera. 
 
A mi profesor de acuacultura, Biól. David Salinas Torres, por haberme permitido acercarme a él como si no hubiera 
pasado el tiempo y siguiéramos compartiendo el aula, y continuar enseñándome acerca de la biología y la cuestión 
humana. 
 
Al Biól. Alberto Islas Grajeda, por facilitarme los datos necesarios para la elaboración de este escrito y por ser mi 
amigo que indirectamente me ha apoyado y espero corresponder. 
 
A la M. en C. Pilar Torres por enseñarme que a veces hay que saltarse los impedimentos para permitirnos llegar más 
alto y facilitarme un documento para poder cumplir con el requisito que me ataba. 
 
A la Biól. Karla Granados por haberme alentado y presionado a terminar algo que siempre empecé y nunca me 
habían dejado terminar. 
 
 Al Laboratorio de Limnología, en especial al Dr. Jorge Carranza Fraser (q.e.p.d.) y al Dr. Martín López por 
haberme invitado a la aventura de la limnología y haberme permitido absorber sus conocimientos. 
 
Al Herbario de Ficología por todas sus facilidades prestadas y las molestias causadas (Dr. Daniel León, Dra. 
Hilda León y Dr. Carlos Candelaria). 
 
Al Laboratorio de Ecología Pesquera, a sus responsables e irresponsables (AGG, MAGP y ARVB) por enseñarme 
que de vez en cuando se necesita sacar las uñas para defender lo que uno anhela, cómo se puede ser tan 
malagradecido que se olvidan del por qué uno existe, y cómo ser y no ser cuando uno llegue a estar donde uno 
merece estar, porque se ha trabajado para estar ahí. 
 
A las secretarias de la sección escolar de la Facultad de Ciencias por ayudarme a acelerar los trámites para mi 
titulación. 
 
 
 
 
AGRADECIMIENTOS PERSONALES 
 
A mi familia Alejandro, Magdalena y Alejandro (Jr) por ser el apoyo en todo momento. Ser el sustento emocional 
en que me hizo falta, por estar ahí y permanecer cuando lo necesité y cuando no lo pedí. Mil Gracias. 
 
A la familia González Godínez, en especial, a mi abuela Bertha y mi abuelo Bernardo (q.e.p.d.) por todos esos 
momento compartidos y una enseñanza de vida y amor. 
 
A la familia Padilla Martínez, en específico, a mi abuela Tello y mi abuelo Manuel (q.e.p.d.) por todo su amor, 
poesía y ejemplo de honradez. 
 
A la familia Hernández Almaraz por aceptarme y acogerme como si fuera parte de su familia, Mil Gracias. 
 
A la Biol. Karla M. Granados Flores por ser más que novia y amiga, ser el dedo dentro de la llaga que me mantuvo 
vivo todo este tiempo y colaboró conmigo en formas inimaginables y me alentó para poder cumplir este sueño. 
 
A la familia Flores por brindarme su apoyo y aceptarme como miembro putativo, en especial a la Sra. Margarita, la 
Sra. Regina, al Sr. Juan y su familia, y a la Sra. Pilar y familia. 
 
A todas aquellas personas que conocí en la Fac de Ciencias, en especial a mi banda (Alfredo ó Alfred, Alberto ó el 
Chepard, Pablito ó Sir Karmas, Lorena Viloria ó Lore, Juan Pablo ó el Cayo, José Luis ó el Greñas, Josué ó el 
Pato, Ricardo ó el Joven, Sebastián ó Chelastian, Itzel), a mis pseudo alumnos (Marianita, Karlita, Adriana, 
Guadalupe y Julio), a Angélica Quiroz, Laura, Paula, Daniel Maldonado y demás que por premura del tiempo y 
espacio no recuerdo. A todos y a sus familias, Gracias. 
 
Al Instituto de Ciencias del Mar y Limnología por haberme abierto sus puertas a una infinidad de conocimientos y 
personas, unas tan maravillosas y otras tan bizarras. 
 
Al Dr. Manuel Gallardo, Dr. Luis A. Maldonado, Dr. Edgar Heimer, Dr. Ernesto Lammoglia, Dr. Ernesto Calvo, 
Biól. Yemin Hernández, Chucho, Marugenia, Margarita, Ángeles, Consuelo Zaldivar, Isabel Quiroz, Ángeles 
Mulier, Sra. Polín, Gabo, M. en C. Pedro Cervantes, Lilian Granados, Enrique Cabrera, Edgar Sánchez, Alberto 
Islas, Lupita Figueroa, Mónica Olson, Gerardo Vallín, Axel Medellín. 
 
A todos los profesores que me formaron a lo largo de mi vida y que nombrarlos sería extenuante pero que les estoy 
muy agradecido. 
 
A la tripulación del B/O Justo Sierra por todo lo compartido y aprendido las 8 campañas realizadas junto con 
ellos, especialmente a Cuauhtemoc, Gus, Fito, Juan Castillo, Mario, Pollo. Así como a todas esas personas que 
conocí en campaña y creamos una gran amistad: Emmanuel, Jenny, Sandra, Fernando (Fersín), Alejandro (Jesús 
Alejandro), Dr. Edgar Heimer, Dr. Luis A. Maldonado, Edgar Sánchez (Esgar), Alberto Islas (Don Beto), Alex 
(Don Alex), Toñita, Chabela, Alex(FQ), Paty Chaparro, QFB Susanita, Adriana, Anita, y “todas las personas que 
están al otro lado del Alzheimer” (Axel Medellín). 
 
A la tripulación R/V Gyre por permitirme trabajar con ellos y que me levantaran en la madrugada a ayudarles a 
arreglar la panteca, así como a toda la gente maravillosa que conocí ahí: Dr. Gilbert Rowe, Dra. Elba Escobar, 
Toño y toda aquellas personas que recuerdo sus caras pero no sus nombres (lo siento). 
 
 
MUCHÍSIMASGRACIAS A TODOS 
(Porque sin su colaboración no hubiera alcanzado esta meta) 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
 “Se han levantado columnas de jade, 
de en medio del lago se yerguen las columnas, 
es el Dios que sustenta la tierra 
y lleva sobre sí al Anáhuac 
sobre el agua celeste. 
Flores preciosas hay en vuestras manos, 
con verdes sauces habéis matizado la ciudad, 
a todo aquello que las aguas rodean, 
y en la plenitud del día. 
Habéis hecho una pintura del agua celeste, 
la tierra del Anáhuac habéis matizado, 
¡oh vosotros señores! 
A ti, Nezahualcóyotl, 
a ti, Motecuhzoma, 
el Dador de la Vida os ha inventado, 
os ha forjado, 
nuestro padre, el Dios, 
en el interior mismo del agua.” 
 
Canto de Nezahualcóyotl de Acolhuacan 
(Fragmento) 
Nezahualcoyotl 
CONTENIDO 
 
 
LISTADO DE ABREVIATURAS i 
 
INTRODUCCIÓN 1 
 
OBJETIVOS 
 OBJETIVO GENERAL 3 
 
 OBJETIVO PARTICULAR 3 
 
ATECEDENTES 
 
 ÁREA DE ESTUDIO 4 
 
 LOS MACROINVERTEBRADOS Y SU IMPORTANCIA EN LOS INDICES 
 BIÓTICOS 5 
 
 EL OXÍGENO DISUELTO COMO UN FACTOR DETERMINANTE EN LOS 
CAMBIOS DE LA COMUNIDAD DE MACROINVETEBRADOS BENTÓNICOS 6 
 
MÉTODO 
 BÚSQUEDA Y SELECCIÓN DE ÍNDICES BIÓTICOS 8 
 
 DATOS DE CAMPO 8 
 
 ANÁLISIS DE DATOS 10 
 
 DETERMINACIÓN DE LA CALIDAD DEL AGUA DEL RÍO LERMA 11 
 
RESULTADOS 
 BÚSQUEDA Y SELECCIÓN DE LOS ÍNDICES BIÓTICOS 11 
1. ÍNDICE BIÓTICO DE FAMILIAS (IBF) 11 
2. ÍNDICE BIÓTICO (RBP-III) 12 
3. ÍNDICE BIÓTICO EXTENDIDO DE GHETTI (IBE) 13 
4. GRUPO DE TRABAJO PARA EL MONITOREO BIOLÓGICO (BMWP) 13 
 
 ABUNDANCIA DE MACROINVERTEBRADOS 14 
 
 COMPARACIÓN DE LOS ÍNDICES BIÓTICOS 17 
 
 APLICACIÓN DE LOS ÍNDICES BIÓTICOS 19 
1. ÍNDICE BIÓTICO DE FAMILIAS (IBF) 19 
2. ÍNDICE BIÓTI CO (RBP- III) 19 
3. ÍNDICE BIÓTICO EXTENDIDO DE GHETTI (IBE) 19 
4. GRUPO DE TRABAJO PARA EL MONITOREO BIOLÓGICO (BMWP) 19 
 
DISCUSIÓN 
 CARACTERÍSTICAS DE SELECCIÓN DE ÍNDICES BIÓTICOS 21 
 
 CORRELACIÓN DE LOS DIFERENTES ÍNDICES BIÓTICOS CON EL 
OXÍGENO DISUELTO 22 
 
 APLICACIÓN DE LOS ÍNDICES BIÓTICOS 24 
 
CONCLUSIONES 26 
 
PROPUESTAS 27 
 
REFERENCIAS 
1. LITERATURA CITADA 28 
 
2. LITERATURA CONSULTADA 33 
 
ANEXO 1.- ÍNDICES BIÓTICOS UTILIZADOS 36 
 
ANEXO 2.- LISTADOS DE PUBLICACIONES PERIÓDICAS RESULTANTES DE LA 
BÚSQUEDA Y SELECCIÓN DE ÍNDICES BIÓTICOS 47 
 
ANEXO 3.- LISTADOS DE ORGANISMOS BENTÓNICOS IDENTIFICADOS, 
ORGANIZADOS POR ESTACIÓN MUESTREADA EN EL RÍO LERMA. NIVELES DE 
OXÍGENO DISUELTO MEDIDOS POR ESTACIÓN 57 
 
 
 
 
 
 
 
 
RESUMEN 
 
Los Índices Bióticos más utilizados son los que se basan en la utilización de 
macroinvertebrados bentónicos como indicadores de calidad. En México, los Índices Bióticos 
no son considerados dentro de los protocolos para la evaluación y el monitoreo de la calidad 
del agua. 
En el presente trabajo se pretende comparar la eficiencia de cuatro índices bióticos (IBE, 
BMWP, IBF y RBP-III) para determinar el Índice Biótico adecuado para la evaluación y 
monitoreo de la calidad del agua del río Lerma. Este río es uno de los más importantes de 
México, ya que es el principal drenaje de la mesa central y la fuente de consumo de agua de la 
zona más poblada e industrializada del país generando que todos los usuarios utilicen a la 
cuenca del río Lerma como su principal drenaje. 
Se realizó una búsqueda en el ASFA y se obtuvo un total de 149 artículos publicados y sobre 
estos se realizó la selección de índices bióticos. De estas publicaciones periódicas destacaron 
los siguientes índices bióticos: IBF de Hilsenhoff, Índice biótico RBP-III; IBE y BMWP. Se 
establecieron ocho estaciones de muestreo a lo largo del cauce del río Lerma. La colecta fue 
realizada por medio de la utilización de una red Surber y el periodo de muestreo comprendió 
los años 2000 y 2001 de acuerdo con la influencia estacional sequía (Mayo) y lluvias (Julio). 
El análisis de datos se realizó aplicando los distintos índices bióticos seleccionados, así 
mismo de un análisis de correlación para calcular la relación entre la calidad del agua y los 
valores de oxígeno disuelto, para medir efectividad de cada índice biótico y determinar la 
calidad del agua del río Lerma. Se colectaron 1070 macroinvertebrados. En las correlaciones 
globales calculadas el índice biótico con más alta correlación fue el IBF (r²=0.5002), en 
contraste, los índices bióticos con menor correlación fueron el BMWP y el RBP-III con 
correlaciones r²=0.2884 y r²=0.1356, respectivamente. En términos generales, el río Lerma 
está en el intervalo de Contaminado a Altamente Contaminado, de acuerdo con los valores 
determinados por los índices bióticos, IBF, BMWP e IBE. 
 
Palabras clave: índices bióticos, Lerma, macroinvertebrados. 
1 
INTRODUCCIÓN. 
 
Un Índice Biótico es definido, según Graça y Coimbra (1998) como a una expresión 
numérica codificada de acuerdo a la presencia de bioindicadores 1 que difieren en su sensibilidad 
a las condiciones ambientales. Stark (1998) lo define como: números simples que suman datos 
biológicos complejos y reflejan la calidad del agua. En general, lo podemos definir como un valor 
numérico que clasifica y describe los cuerpos de agua dulce de acuerdo con la calidad biológica 
del medio acuático, además, son herramientas que sirven para evaluar y monitorear la calidad de 
los cuerpos de agua. 
 
Estos índices son más ventajosos que los basados en parámetros fisicoquímicos, pues los 
organismos tienen la capacidad de brindar información de la calidad del agua por periodos 
amplios de tiempo (p. ej.: semanas, meses ó años), ya sea por presencia, ausencia ó abundancia 
de los organismos, esto gracias a características intrínsecas de los mismos (Rosenberg y Resh, 
1993). 
 
Los Índices Bióticos más utilizados son los que se basan en la utilización de 
macroinvertebrados como indicadores de calidad. Estos índices se desarrollaron desde finales del 
siglo XIX (Kolkwitz y Marsson, 1902; citado en Dahl, 2004) pero es a partir de mediados del 
siglo XX, cuando tienen su mayor auge. Actualmente son tomados en cuenta en los protocolos 
para la evaluación de la calidad del agua en países de la Comunidad Económica Europea (CEE), 
así como Estados Unidos (EUA) y Canadá (Metcalfe, 1996). 
 
En México, como en la mayoría de los países en vías de desarro llo, los Índices Bióticos 
no son considerados dentro de los protocolos para la evaluación y el monitoreo de la calidad del 
agua, los órganos rectores utilizan índices fisicoquímicos, como es el caso del Índice de Calidad 
del Agua (ICA) utilizado por la Comisión Nacional del Agua (CONAGUA, antes CNA) y por el 
Instituto Mexicano de Tecnología del Agua (IMTA). 
 
Comúnmente, los índices bióticos son utilizados más para fines experimentales que 
protocolarios 2 en la evaluación y el monitoreo de los cuerpos de agua, esto puede ser debido a 
que no se han estandarizado índices bióticos para cada país ya que no se realiza investigación 
para determinar cuál índice aplicar, en dónde y bajo qué condiciones. 
 
Los resultados obtenidos en la implementación de un solo Índice Biótico no son 
completamente satisfactorios, esto ha llevado a los científicos ha desarrollar una diversidad de 
estos indicadores por ejemplo: Índice Saprobiótico; Índice Biótico extendido, IBE; Índice Biótico 
de Familias, IBF; Índice Biótico del río Trent, IBT; Índice Biótico Belga, IBB; Grupo de Trabajo 
para el Monitoreo Biológico, BMWP; entre tantos otros. Estos índices se utilizan de acuerdo a los 
objetivos que persigue cada profesional en sus respectivas áreas y de acuerdo con los grupos 
taxonómicos a trabajar así como la técnica de muestreo aplicado. Por ejemplo, autores como 
 
1 Bioindicador uOrganismo Indicador: organismos que llegan a ser numéricamente dominantes sólo bajo un 
conjunto de condiciones ambientales muy específicas (Mandaville, 1999). 
 
2 Protocolo: Un método para tratar o resolver con ciertos tópicos. Un protocolo de bioevaluación son esencialmente 
una síntesis de métodos que han sido aplicados por agencias ambientales para evaluar habitats y/o colecciones de 
organismos acuáticos (Barbour et al., 1999. EPA 841-B-99-002.) 
2 
Hawkes (1979), Suess (1982), Hellawell (1986), Rosenbergh y Resh (1993), mencionan que los 
macroinvertebrados no reaccionan ante bajas concentraciones de contaminantes, su distribución y 
abundancia puede ser afectada por otros factores distintos a la calidad del agua, además, ciertos 
grupos son taxonómicamente difíciles de identificar. Sin embargo, ofrecen muchas ventajas 
debidas a su biología pues: 1) Están en todas partes y pueden ser afectados por perturbaciones 
ambientales de formas distintas; 2) El gran número de grupos y especies envueltos ofrece una 
gama de respuestas a las presiones ambietales; 3) Por su naturaleza sedentaria permite análisis 
efectivos de contaminantes ó efectos perturbadores; 4) Ciclos de vida largos, comparados con 
otros grupos, lo que permite conocer cambios temporales causados por perturbaciones de 
diversos tipos; 5) Actúan como monitores continuos del agua que habitan, permitiendo análisis a 
largo plazo de las descargas, tanto regulares como intermitentes, y de las concentraciones 
variables de contaminantes ya sean aislados ó múltiples (Rosenberg y Resh, 1993). 
 
 Por otro lado, autores como Resh (1996), proponen investigaciones de los métodos de 
evaluación 3 y monitoreo biológicos 4 para su uso en países en vías de desarrollo, donde los 
recursos económicos y humanos son generalmente muy limitados para realizar el monitoreo y la 
evaluación de la calidad del agua. El mayor problema al que se enfrentan los países ó los órganos 
rectores, es la selección específica ó la adaptación de un índice biótico que cubra las necesidades 
particulares de cada cuerpo de agua y de cada país. 
 
 En México, la Comisión Nacional del Agua (CNA) y la Secretaría del Medio Ambiente y 
Recursos Naturales (SEMARNAT) no han establecido un índice biótico para determinar el grado 
de degradación de los afluentes así como el monitoreo de su calidad del agua. El presente trabajo 
analizará y determinará cuál índice biótico basado en la utilización de macroinvertebrados es el 
adecuado para su aplicación en el río Lerma. 
 
 
3 Bioevaluación: es una evaluación de la condición de un cuerpo de agua usando muestreos biológicos y otras 
medidas directas de la biota residente de las aguas superficiales (Barbour et al., 1999. EPA 841-B-99-002).. 
 
4 Biomonitoreo ó monitoreo biológico: uso sistemático de respuestas biológicas para evaluar cambios ambientales 
con la intención de usar esta información en un programa de control de calidad ambiental (Rosenberg y Resh, 1993). 
3 
OBJETIVOS. 
 
• Objetivo general. 
 
Comparar la eficiencia de los cuatro índices bióticos (IBE, BMWP, IBF y RBP-III) para 
determinar el Índice Biótico adecuado para la evaluación y monitoreo de la calidad del 
agua del río Lerma. 
 
• Objetivos particulares 
 
Comparar la eficiencia de los cuatro índices bióticos más aplicados, dentro de las 
publicaciones científicas periódicas, como son: Índice Biótico Extendido (IBE), Grupo de 
trabajo para el monitoreo biológico (BMWP), Índice Biótico de Familias (IBF) y el Índice 
Biótico de Hilsenhoff (RBP-III). 
 
Determinar cuál de los cuatro índices bióticos es adecuado para evaluar y monitorear 
eficientemente la calidad del agua del río Lerma correlacionándolos con los parámetros de 
oxígeno disuelto. 
 
Determinar y comparar la calidad del agua del río Lerma por medio de la utilización de 
los cuatro índices bióticos. 
 
4 
ANTECEDENTES 
 
 En México, el único antecedente de aplicación de un Índice Biótico y con publicación en 
revistas arbitradas internacionalmente es el de Henne y colaboradores (2002). El trabajo de 
Henne y colaboradores (2002) no fue hecho en el área de estudio actual sino en un río del estado 
de Jalisco, el río Ayuquila, el cual, por sus características latitudinales y el tipo de descargas 
vertidas al río no lo hacen ni siquiera similar al del presente trabajo. Por lo tanto, el presente 
trabajo es único e innovador. 
 
• ÁREA DE ESTUDIO. 
 
El río Lerma atraviesa los estados de México, Michoacán, Querétaro, Guanajuato y 
Jalisco. Pertenece a la cuenca hidrológica Lerma-Chapala-Santiago, ubicada en la región 
Administrativa VIII (Figura 1). Se origina en los manantiales de Almoloya del Río en el Estado 
de México y atraviesa con dirección noroeste, y como tal, desemboca en el Lago de Chapala 
(CNA, 2003). 
 
En su recorrido, de aproximadamente 700 Km (desde su origen hasta el Lago de Chapala), 
se integran ríos tributarios como La Gavia, Jaltepec, La Laja, Silao-Guanajuato, Turbio, Angulo y 
Duero. 
 
La cuenca hidrológica Lerma-Chapala tiene una bien definida temporada de lluvias, que 
va de Junio a Octubre; y una temporada de secas, la cual tiene lugar el resto del año, con 
ocasionales precipitaciones ocasionales durante Diciembre y Enero. Este ciclo controla las 
actividades agrícolas en la cuenca y gobierna parcialmente el comportamiento del nivel del agua 
en el Lago de Chapala (Aparicio, 2001). 
 
El río Lerma ha sido dividido en tres áreas principales de acuerdo al nivel altitudinal: el 
Alto Lerma, desde los 2200 hasta 1800 msnm; el Medio Lerma, desde los 1800 hasta los 1600 
msnm; y el Bajo Lerma, desde los 1600 msnm hasta por debajo de los 1500 msnm (cf Cuadro I) 
(CNA, 1993). 
 
Cuadro I.-Divisiones del río Lerma, de acuerdo con altitud (msnm, metros sobre el nivel del mar), límites que 
comprende y localidades que cruza. 
Región 
Lerma 
Altitud(msnm) Límites Localidades importantes que cruza 
Alto 
Lerma 2200-1800 
Desde su origen 
hasta la Presa Solís 
Toluca, Edo. de Méx.: Atlacomulco, Edo. de Méx.; 
Presa de Tepuxtepec, Mich.; Solís, Edo. de Méx.; 
Presa Solís, Gto. 
Medio 
Lerma 
1800-1600 Desde la Presa Solís 
hasta Yurécuaro 
Presa Solís, Gto.; Acámbaro, Gto.; Salvatierra, 
Gto.; Salamanca, Gto.; Santa Ana Pacheco, Gto.; La 
Piedad, Mich.; Yurécuaro, Mich. 
Bajo 
Lerma 
1600-1500 
Desde Yurécuaro 
hasta el Lago de 
Chapala 
Yurécuaro, Mich.; La Barca, Jal.; Briseñas, Jal.; 
Ibarra, Jal. 
 
El río Lerma es uno de los más importantes de México, ya que es el principal drenaje de 
la mesa central y la fuente de consumo de agua de la zona más poblada e industrializada del país 
5 
(6,715 industrias y casi 10.5 millones de personas, de acuerdo con el INEGI, 2000). Los 
asentamientos humanos a lo largo de la cuenca del río Lerma junto con las actividades que 
realizan (agropecuario, urbano, e industrial), han generado detrimento en la calidad ambiental 
incluyendo el agua (CNA, 1993), ya que todos los usuarios utilizan a la cuenca del río Lerma 
como su principal drenaje, provocando una contaminación del 91% de este río y sus afluentes 
(SEMARNAT, 2002). 
 
Figura 1.-Cuenca hidrológica Lerma-Chapala. A) Estados que cruza el río Lerma (señalados en tono 
obscuro). B) Región Administrativa VIII a la que pertenece el Río Lerma (regiones administrativas de 
México, de I a XIII). C) Río Lerma y sus principales afluentes, desde su origen en el Estado de México hasta 
su desembocadura en el Lago de Chapala, con recuadro de altitudes en metros sobre nivel del mar (msnm); 
(CNA, 1993; SEMARNAT, 2002; modificado por Padilla G., con Paint Shop Pro v.6). 
 
• LOS MACROINVERTEBRADOS Y SU IMPORTANCIA EN LOS INDICES 
BIÓTICOS. 
 
El creciente interés por conocer el estado actual de los cuerpos acuáticos y su evolución 
en el tiempo, ha estimulado una fuerte investigación durante las dos últimas décadas, en la 
búsqueda de establecer estándares de calidad biológica del agua 5,que permitan satisfacer las 
 
5 El término calidad del agua no es un concepto absoluto, por el contrario es relativo que depende del destino final 
del recurso, en el presente caso, se considera que un medio acuático presenta buena calidad biológica cuando tiene 
6 
demandas del uso del recurso en sus distintas áreas, a través del uso de organismos indicadores 
de la calidad de los ambientes acuáticos, como en este caso de los macroinvertebrados. 
 
El uso de los macroinvertebrados como bioindicadores para la determinación de la calidad 
del agua se remonta a los métodos utilizados en Europa a principios de 1950 y se tuvo mayor 
consideración en las respuestas que ofrecían plantas y animales como evidencia directa de la 
contaminación (Hawkes, 1979) y trabajaban sobre la premisa de la tolerancia o nivel de 
respuesta. Hay algunos índices que se basan en la presencia o ausencia de algunos taxones, el 
número ó proporción del total de cada taxón o alguna medida de diversidad (Armitage et al., 
1983; Resh et al., 1996). Algunos otros en cambios a nivel morfológicos, fisiológicos ó de 
desarrollo de estos organismos que puedan indicar que las condiciones físicas y/o químicas están 
fuera de sus límites naturales (Rosenberg y Resh, 1993). Muchos de los métodos numéricos 
basados en la asignación de puntajes a la biota acuática, tienen su origen en los primeros trabajos 
desarrollados por Kollwitz y Marson en 1908, quienes dieron a conocer el Sistema Saprobiótico 
continental, el cual sentó las bases para el desarrollo de nuevos o ajustes de éste (Beck, 1954), 
como el Índice Biótico del río Trent (TBI) desarrollado por Woodiwis (1964) y modificado 
posteriormente por Ghetti (1986), y denominado como Índice Biótico Extendido (IBE). Por otro 
lado, en Norteamérica se han desarrollado otros índices, siendo uno de los más utilizado el Índice 
Biótico de Familias de Hilsenhoff (1988), el cual es una modificación de su primer índice que fue 
creado para determinar la calidad del agua en Wisconsin (Hilsenhof, 1987) posteriormente hizo 
una adaptación de su índice biótico de familias para los protocolos de bioevaluación rápida de la 
EPA, el cual sufrió nuevamente modificaciones para cada localidad. 
 
En la práctica, los macroinvertebrados son el grupo más usado para valorar la calidad del 
agua (Hawkes, 1979; Wiederholm, 1980; Suess, 1982; Hellawell, 1986; Abel, 1989; Cairns y 
Pratt, 1993). Ofrecen muchas ventajas, las cuales se deben a su biología: 
§ Están en todas partes y pueden ser afectados por perturbaciones ambientales de 
formas distintas. 
§ El gran número de grupos y especies envueltos ofrece una gama de respuestas a las 
presiones ambientales 
§ Su naturaleza sedentaria permite análisis efectivos de contaminantes ó efectos 
perturbadores. 
§ Ciclos de vida largos, comparados con otros grupos, lo que permite conocer cambios 
temporales causados por perturbaciones de diversos tipos. 
 
Además de lo anterior, los macroinvertebrados actúan como monitores continuos del agua 
que habitan, permitiendo análisis a largo plazo de las descargas, tanto regulares como 
intermitentes, y de las concentraciones variables de contaminantes ya sean aislados ó múltiples 
(Rosenberg y Resh, 1992). 
 
• EL OXÍGENO DISUELTO COMO UN FACTOR DETERMINANTE EN LOS 
CAMBIOS DE LA COMUNIDAD DE MACROINVERTEBRADOS BÉNTICOS. 
 
La vida en los ambientes dulce acuícolas a llevado a los macroinvertebrados a adaptarse 
 
unas características naturales que permiten que en su seno se desarrollen las comunidades de organismos que le son 
propias (Alba-Tercedor, 1996). 
7 
para colonizar los distintos hábitat acuáticos existentes así como su infinidad de microambientes. 
 
La vida en estos ambientes no representa gran problema para los grupos de 
macroinvertebrados que tienen un origen acuático, los cuales tienen estructuras respiratorias 
adaptadas a funcionar bajo el agua (branquias), donde la cantidad de oxígeno es muy pequeña 
(12-15 ppm en agua fría saturada de oxígeno) a comparación con el ambiente terrestre (200,000 
ppm de oxígeno atmosférico) (Merritt y Cummings, 1996). Sin embargo, para los grupos que su 
origen es terrestre, han tenido que desarrollar una gran cantidad de adaptaciones de sus 
estructuras respiratorias, p. ej.: los caracoles pulmonados llenan la cavidad del manto con agua, 
esta cavidad una vez llena empieza a funcionar junto con el resto del cuerpo como una branquia 
(Hynes, 1970); la mayoría de los insectos en sus estadios larvales ó ninfales tiene sistemas 
traqueales cerrados o relativamente cerrados, normalmente acondicionados con branquias 
traqueales ó mediante la utilización de pigmento (hemoglobina). 
 
Estas adaptaciones están íntimamente relacionadas con la disponibilidad del oxígeno 
disuelto en los microambientes que cada grupo de macroinvertebrados habita, y esta capacidad de 
sobrevivir a determinada concentración de oxígeno disuelto es lo que se denomina tolerancia. 
 
En un extremo del espectro de tolerancia encontramos a aquellos organismos que resisten 
ó toleran bajas concentraciones de oxígeno disuelto, estos incluyen los respiradores de oxígeno 
atmosférico p. ej.: mosquitos (Culex), caracoles pulmonados (Physa), escarabajos (Coleoptera); y 
algunos organismos que tienen hemoglobina como: gusanos tubífidos (Tubifex) y chironómidos 
(Chironomus). En el extremo contrario encontramos a los macroinvertebrados denominados 
intolerantes, los cuales tienen una demandan alta de oxígeno disuelto, p. ej.: polillas de agua o 
tricópteros (Trichoptera), efímeras (Ephemeroptera) e insectos piedra o plecópteros (Plecoptera). 
Y entre ambos extremos encontramos a los macroinvertebrados con tolerancia intermedia ó 
facultativos, los cuales soportan concentraciones relativamente bajas ó bajas de oxígeno disuelto 
por periodos de tiempo cortos, entre estos están los crustáceos (Asellus y Gammarus), 
sanguijuelas (Hirudinea), almejas (Sphaerium y Pisidium), Libélulas y Caballitos del diablo 
(Odonata) (Welch y Jacoby, 2004). 
 
Por otro lado, existen sustancias químicas tóxicas que son introducidos por el hombre a 
los ambientes acuáticos de forma incidental ó a propósito (escurrimientos de agroquímicos por 
lluvias ó desechos industriales) que afectan la fisiología y morfología de los macroinvertebrados 
acuáticos. Estas sustancias tóxicas pueden estresar las estructuras respiratorias u otros sistemas de 
estos organismos y por tanto, modificar las tazas respiratorias ó infligir daño físico sobre los 
macroinvertebrados. 
 
Los sistemas respiratorios de los insectos acuáticos son muy sensible s a los tóxicos ya que 
las branquias traqueales no sólo funcionan como superficies respiratorias sino, sirven también 
como sitios activos de absorción de iones y por lo tanto, posiblemente para la absorción de 
químicos tóxicos. En algunos casos, la respiración puede no ser afectada directamente por los 
tóxicos pero las superficies respiratorias pueden estar envueltas en la absorción de sustancias 
químicas que terminan por afectar otros órganos (hidrocarburos aromáticos policlicos, pah, por 
sus siglas en inglés; metales pesados; metabolitos secundarios de algunas algas y bacterias) 
(Welch y Jacoby, 2004; Mandaville, 1999; Merritt y Cummings, 1996). 
 
8 
MÉTODO. 
 
• Búsqueda y selección de índices bióticos 
 
Se realizó una búsqueda de publicaciones periódicas que incluyó artículos científicos 
publicados en revistas internacionales arbitradas, además de monografías y resúmenes de 
congresos internacionales. Con base en la consulta realizada en el ASFA (Aquatic Science and 
Fisheries Abstracts, 23/Feb/2006), esta base de datos bibliográfica internacional es sobre ciencias 
acuáticas y pesca, tecnología y administración de los recursos y ambientes marinos,de aguas 
salobres y de agua dulce, incluidos sus aspectos socioeconómicos y jurídicos. El ASFA es el 
producto principal de ASFIS (Aquatic Sciences and Fisheries Information System) y es 
coordinado por la FAO (Organización de las naciones Unidas para la Agricultura y la 
Alimentación, por sus siglas en inglés). El objetivo principal del ASFA es difundir información 
sobre ciencias acuáticas y la pesca en todo el mundo. El ASFA contiene más de 1 millón de 
referencias catalogadas desde 1971 y cada mes se incorporan a la base de datos 3,500 nuevas 
referencias bibliográficas (FAO, 2006). 
 
Esta búsqueda se realizó dentro del área de consulta de las ciencias naturales acuáticas 
(con descriptores de búsqueda: calidad del agua, agua dulce, ríos, afluentes, monitoreo 
ambiental, especies indicadoras, bentos, contaminació n, macrofauna, índices bióticos, 
perturbación del ecosistema, y áreas afines). De esta búsqueda bibliográfica se descartaron las 
publicaciones periódicas que proponían nuevos índices y se centró la selección en los utilizados 
para la evaluación y monitoreo de la calidad del agua aplicado a ríos 
 
Posteriormente se realizó un conteo por publicación en lo referente a cuál índice ó índices 
eran utilizados por publicación. 
 
La selección de índices bióticos se basó en el objetivo de identificar cuál o cuales índices 
bióticos son más aplicados a nivel experimental y a nivel protocolario en todo el mundo. Como 
más utilizado nos referimos a que fue aplicado más veces que otros índices bióticos. Esta 
selección fue llevada a cabo con la cuantificación de las veces en que fue citado el índice biótico 
y en las publicaciones en que fue utilizado más de uno. 
 
• Datos de Campo 
 
Se hicieron visitas a las distintas localidades del río Lerma y la colecta de los 
macroinvertebrados se llevó a cabo por medio de una red Surber (Surber sampler, en inglés; de 
las siguientes dimensiones 50 cm de ancho X 50 cm de ancho X 50 cm de alto), con cedazos de 
malla (con una abertura de malla de 500 µm). Se hizo un arrastre a contracorriente, dentro del 
cuadrante, agitando el fondo; en zonas de alta y baja energía (centro y orilla del cauce), y se 
siguió la técnica utilizada por Needham y Usinger (1956). Antecediendo a la captura de los 
organismos, se registraron los parámetros físicoquímicos (Oxígeno disuelto, temperatura, pH, 
conductividad) los cuales se obtuvieron con una sonda multisensor Hydrolab® modelo 
Datasonde 4. 
 
Los organismos capturados se fijaron con alcohol al 70% en frascos previamente etiquetados 
9 
para su identificación, la cual fue realizada y publicada por Islas (2003). 
 
El periodo de muestreo comprendió los años 2000 y 2001, se consideró la influencia 
estacional como indicador de las condiciones hidrológicas de la cuenca en sus dos dinámicas 
estacionales: sequía (Mayo) y lluvias (Julio). 
 
Se establecieron ocho estaciones de muestreo a lo largo del cauce del río Lerma, bajo el 
criterio de zonas medio ambientales las cuales están divididas en tres zonas de distribución de 
acuerdo con la altitud: alta, media y baja (cf Cuadro II y Figura 2). 
 
Cuadro II.- Relación de la red de muestreo, su ubicación y zona del río Lerma a la que pertenece, los números 
de estación perteneces a su ubicación en la Figura 2. 
No. de 
Estación 
Localidad Estado de la República 
al que pertenece 
Altitud 
(msnm) 
Zona del río Lerma 
1 Atlacomulco Estado de México 2435 Alto Lerma 
2 Chupícuaro Guanajuato 1720 Medio Lerma 
3 El Sabino Guanajuato 1740 Medio Lerma 
4 Pueblo Nuevo Guanajuato 1650 Medio Lerma 
5 La Calle Guanajuato 1670 Medio Lerma 
6 Yurécuaro Michoacán 1510 Bajo Lerma 
7 La Barca Jalisco 1500 Bajo Lerma 
8 Ibarra Jalisco 1500 Bajo Lerma 
 
 
Figura 2.-Ubicación cartográfica de las estaciones de muestreo numeradas de acuerdo con la Cuadro II, 
(SEMARNAT, 2002, modificado por Padilla G., con Global Mapper v. 5.0). 
 
10 
• Análisis de Datos. 
 
El análisis de datos se realizó aplicando los distintos índices bióticos seleccionados, así 
mismo se aplicó un análisis estadístico de correlación para calcular la relación entre los 
resultados de la calidad del agua (obtenidos de la aplicación de los índices bióticos, en las 
distintas estaciones y periodos de muestreo) así como los valores medidos de oxígeno disuelto, 
con la finalidad de probar la efectividad de cada índice biótico para determinar la calidad del 
agua del río Lerma, basado en lo descrito por Kolbe y Luedke (1993), y Boyd (1990). Estos 
autores mencionan que los contaminantes orgánicos son materiales que indirectamente causan el 
decremento del oxígeno disuelto en aguas superficiales. Los organismos involucrados en la 
descomposición (bacterias) de estos materiales orgánicos causan el agotamiento del oxígeno por 
respiración. Los efectos de desechos orgánicos son generalmente crónicos con un deterioro 
gradual del ecosistema acuático a lo largo del tiempo. Estas fuentes también tienen el potencial 
de causar daños inmediatos a una comunidad acuática. Grandes volúmenes de aguas negras, 
fertilizante concentrado y un incremento o decremento de la temperatura pueden causar efectos 
inmediatos y frecuentemente letales en una comunidad acuática. 
 
La interpretación de los valores de los coeficientes de correlación estuvieron basados en los 
parámetros publicados por Cann (2003): 
 
ü Las relaciones son consideradas débiles si se encuentran en el intervalo de 0 a 0.33. 
ü Las relaciones son consideradas me dianamente fuertes si se encuentran en el intervalo de 
0.34 a 0.66. 
ü Las relaciones son consideradas fuertes si son mayores a 0.67. 
 
• Determinación de la calidad del agua del río Lerma. 
 
La determinación de la calidad del agua del río Lerma se llevó a cabo utilizando los distintos 
Índices Bióticos, IBF, BMWP, IBE y RBP-III (cf Anexo 1) a los distintos valores de diversidad 
obtenidos de la colecta de los macroinvertebrados en las diferentes estaciones de muestreos y en 
los periodos de colecta. 
 
11 
RESULTADOS. 
 
• Búsqueda y Selección de los Índices Bióticos. 
 
De la búsqueda en el ASFA se obtuvo un total de 149 artículos publicados relacionados 
con los índices bióticos (desde 1971 a marzo de 2006). Se descartaron los índices de diversidad 
ya que Cao y colaboradores (1996) mencionan que los índices de diversidad son menos 
informativos, es decir, sólo dan información de la estructura de las comunidades y se basan 
únicamente en el número de grupos presentes y no de la capacidad de tolerancia a la 
contaminación; y los índices bióticos trabajan con la abundancia así como con la composición de 
la comunidad macrobéntica. Por otro lado, no se consideró el índice EPT (Ephemeroptera, 
Plecoptera y Trichoptera) debido a que únicamente se basa en riqueza de los grupos 
Ephemeropte ra, Plecoptera y Trichoptera (Resh, 1996). Tanto los índices de diversidad como el 
EPT autores como Sharma y Moog (2006), Resh y Jackson (1993) y Resh (1996) no los 
consideran como índices bióticos, ya que , basándonos en lo descrito por Washington (1984) 
“…un índice de diversidad tiene un gran fundamento en la estructura comunitaria y un índice 
biótico es un parámetro específico basado en organismos indicadores. Un índice biótico es un 
índice de mortalidad de varios organismos de diferente taxa y niveles tróficos dentro de la 
comunidad…”, es decir, ambos índices se interesan por la “salud ó bienestar” de la comunidad 
biológica pero se ocupan de distintas cosas, el índice de diversidad describe la estructura 
comunitaria y el índice biótico no representa a esta estructura ya que sólo se basa en organismos 
indicadores, aunque cabe destacar que algunos índices brindan cierto peso a las abundancias 
relativas para dar valores de tolerancia a los taxa. Por lo cual, la búsqueda en los 149 artículos 
generó una eliminación de 81 artículos publicados debido a lo mencionado referente a los índices 
bióticos y arrojó un total de 68 artículos publicados sobre los cualesse realizó la selección de 
índices bióticos (cf Anexo 2). 
 
 De las 68 publicaciones periódicas destacaron los siguientes: Índice biótico de Familias 
(IBF) de Hilsenhoff (1988), Índice biótico (BI) de Hilsenhoff (1987), al que posteriormente le 
llamaremos RBP-III; Índice Biótico Extendido (IBE) de Ghetti (1986) y el Grupo de trabajo para 
el monitoreo biológico (BMWP). Para la comparación realizada en este trabajo, se decidió 
emplear una modificación del índice biótico (BI) de Hilsenhoff (1987). Esta modificación 
realizada por Plafkin y colaboradores (1989), es utilizado por la EPA como un Protocolo Rápido 
de Evaluación y es denominado como RBP-III (Mandaville, 2002). A diferencia del trabajo 
original basado en determinaciones a nivel de especie (en la mayoría de los casos), el RBP-III se 
basa en la identificación a nivel de género. 
 
De la lista de valores de tolerancia publicada por Plafkin y colaboradores (1989), se 
descartaron a las especies, pero se mantuvieron los géneros, ya que, para el presente trabajo la 
identificación sólo llegó a nivel de género. Cabe señalar que la lista de especies publicada por 
Plafkin ascendía a más de 1000 taxones específicos y la lista para la determinación del valor de 
tolerancia utilizada en el presente trabajo fue reducida a 500 géneros aproximadamente. 
 
Los índices más utilizados en la literatura y por tanto los seleccionados para ser aplicados 
en el presente trabajo son los siguientes: 
 
1. Índice Biótico de Familias (IBF): Es el más utilizado, 24 veces en 68 publicaciones 
12 
periódicas consultadas. Este índice biótico basado en macroinvertebrados, está establecido 
por el gobierno de Estados Unidos y su dependencia ambiental (EPA) en sus Protocolos 
Rápidos de Evaluación para el monitoreo y evaluación de la calidad del agua de afluentes 
(Barbour, et al., 1999). 
 
Hilsenhoff propone que para calcular este índice es necesaria la identificación de 
artrópodos hasta el nivel de familia. Requiere del conteo de los individuos de cada familia, a 
partir de este número se asigna una calificación en una escala de 0 a 10, este valor indica la 
tolerancia de cada familia ante los contaminantes. Los resultados son interpretados de acuerdo 
con las equivalencias mostradas en el Cuadro III. 
 
Cuadro III-Interpretación de valores de Índice Biótico de Familia ó IBF (Hilsenhoff, 1988). 
CLASE VALOR CALIDAD DEL AGUA GRADO DE CONTAMINACIÓN 
I 0.00-3.75 Excelente Sin contaminación orgánica aparente 
II 3.76-4.25 Muy Buena Posible contaminación orgánica ligera 
III 4.26-5.00 Buena Poca contaminación orgánica 
IV 5.01-5.75 Aceptable Ligera contaminación orgánica significativa 
V 5.76-6.50 Ligeramente pobre Contaminación orgánica significativa 
VI 6.51-7.25 Pobre Contaminación orgánica muy significativa 
VII 7.26-10.00 Muy Pobre Alta contaminación orgánica 
 
2. Índice biótico (RBP-III): Utilizado 17 veces en 68 publicaciones periódicas consultadas. 
Fue adaptado por Plafkin y colaboradores (1989) como un Protocolo de Bioevaluación 
Rápido (RBP-III, Plafkin et al., 1989). Basado en el índice biótico (BI) de Hilsenhoff (1987). 
Este es la base del índice biótico utilizado en el estado de Nueva York, EUA (Bode et al., 
1991, 1996, 2002). Este índice ha sido modificado para incluir especies distintas a los 
artrópodos y puede ser aplicable para otro tipo de contaminantes como pueden ser metales 
pesados, aunque únicamente ha sido evaluado para contaminantes orgánicos. 
 
Para calcular este índice se requiere de la identificación de los macroinvertebrados a 
nivel de familia, genero y/o especie. A cada taxón se le da un valor de tolerancia, que parte 
de 0 para los organismos muy intolerantes a los desechos orgánicos y llega a 10 para 
organismos muy tolerantes a este tipo de contaminantes. La mayoría de estos valores fueron 
tomados de Hilsenhoff (1982). Para las especies no incluidas en los listados de Hilsenhoff 
(1982), los valores fueron asignados con los datos de la calidad del agua de la unidad de 
inspección de biomonitoreo del estado de Nueva York (E.U.A), así como los trabajos 
realizados por Bode y colaboradores (1996), Hauer y Lamberti (1996), Hilsenhoff (1988), 
Plafkin y colaboradores (1989). Una vez asignados los valores de tolerancia para cada taxón, 
se comparan los resultados con una clase de calidad del agua (cf Cuadro IV). 
 
 
 
 
 
 
 
 
 
13 
Cuadro IV.-Clase de la calidad del agua utilizando Protocolo de Bioevaluación Rápido-III ó RBP-III (Plafkin 
et al ., 1989). 
CLASE VALOR CALIDAD DEL AGUA GRADO DE CONTAMINACIÓN 
I 0.00-3.50 Excelente Sin contaminación orgánica aparente 
II 3.51-4.50 Muy Buena Posible contaminación orgánica ligera 
III 4.51-5.50 Buena Poca contaminación orgánica 
IV 5.51-6.50 Aceptable Ligera contaminación orgánica significativa 
V 6.51-7.50 Ligeramente pobre Contaminación orgánica significativa 
VI 7.51-8.50 Pobre Contaminación orgánica muy significativa 
VII 8.51-10.00 Muy Pobre Alta contaminación orgánica 
 
3. Índice Biótico Extendido de Ghetti (IBE): 16 veces utilizado en 68 publicaciones 
periódicas consultadas. Este índice es una modificación del Índice biótico del río Trent (TBI) 
desarrollado por Woodiwiss en 1964 para el gobierno inglés (Tren River Authority), 
posteriormente Ghetti (1986) hizo una modificación para Italia. 
 
El índice está basado en la sensibilidad a la contaminación de grupos claves, y en el número 
de grupos que componen la muestra (cf Anexo 1, Cuadro VI). El intervalo de cobertura va de 0 a 
14 (intolerantes 14, tolerantes 0) y se asocia a una tabla de calidad de clase (cf Cuadro V). 
 
Cuadro V.- Cuadro de conversiones de los valores del Indice Biótico Extendido ó IBE, en clases de calidad del 
agua (Ghetti, 2000). 
CLASE VALOR CALIDAD DEL AGUA GRADO DE CONTAMINACIÓN 
I 10-14 No contaminado Ambiente no alterado de forma sensible 
II 8-9 Ligeramente 
Contaminado 
Ambiente con moderados síntomas de alteraciones, fauna 
afectada 
III 6-7 Contaminado Ambiente alterado 
IV 4-5 Severa contaminación Ambiente muy alterado 
V 0-3 Alta contaminación Ambiente fuertemente degradado 
 
4. Grupo de trabajo para el monitoreo biológico (BMWP): 13 veces utilizado en 68 
publicaciones periódicas consultadas. Desarrollado en Inglaterra por Hellawell (1978), 
adaptado para España por Alba-Tercedor y Sánchez-Ortega (1988), para Alemania por 
Tittizer (1981) y para Norteamérica por Mackie (2001). 
 
El BMWP atribuye valores simples a las familias de los organismos colectados de 
acuerdo a la tolerancia a la contaminación. 
 
Se realiza la sumatoria total de los valores de cada familia y se compara con un 
parámetro de calidad patrón (cf Cuadro VI). 
 
Cuadro VI. -Clases de calidad y significación de los valores del BMWP (Hellawell, 1978). 
CLASE VALOR CALIDAD DEL AGUA GRADO DE CONTAMINACIÓN 
I >100 Muy Bueno No contaminadas o no alteradas de modo sensible 
II 71-100 Buena Ligeramente impactadas pero limpia 
III 41-70 Moderado Moderadamente contaminadas 
IV 11-40 Pobre Contaminadas 
V 0-10 Muy Pobre Altamente contaminadas ó impactadas 
 
 
14 
• Abundancia de macroinvertebrados. 
 
 Se colectaron, en total, 1070 macroinvertebrados, los cuales se determinaron como 
pertenecientes a 4 Phyla (cf Cuadro VIIa), 6 Clases (cf Cuadro VIIb), 14 Órdenes (cf Cuadro 
VIIc), 32 Familias (cf Cuadro VIId) y 42 Géneros (cf Cuadro VIIe). La mayor abundancia de 
macroinvertebrados se registró en Julio de 2000 con 368 organismos (34%), en contraste, en Julio 
de 2001 se presentó la menor abundancia con 123 organismos (11%), en Mayo de 2000 y de 
2001 las abundancias fueron de 350 y 233 organismos respectivamente, lo cual representó el 
33% para el mes de Mayo de 2000 y el 22% para el mismo mes del siguiente año (cf Figura 1). 
 
Cuadro VII (a-e).-Listado Taxonómico de organismoscolectados. a)Phyla, b)Clases, c)Órdenes, d)Familias, 
e)Géneros. 
 c 
TRICLADIDA 
PULMONATA 
HETERODONATA 
b PHARYNGOBDELLIDA 
a TURBELLARIA RHYNCHOBDELLIDA 
PLATYHELMINTES GASTROPODA ISOPODA 
MOLLUSCA PELECYPODA AMPHIPODA 
ANNELIDA OLIGOCHAETA DECAPODA 
PHYLA 
ARTHROPODA CRUSTACEA EPHEMEROPTERA 
CLASES 
INSECTA ODONATA 
HEMIPTERA 
TRICOPTERA 
COLEOPTERA 
 
ORDEN 
DIPTERA 
 e 
Dugesia Corisella 
Cura Notonecta 
 
 
d Physa (?) Ambrysus 
Planariidae Corixidae Sphaerium Mesovelia 
Physidae Notonectidae Erpobdella Rhagovelia 
Sphaeriidae Naucoridae Hellobdela Trochopus 
Erpobdellidae Mesoveliidae Asellus Polycentropus 
Glossiphoniidae Veliidae Lirceus Laccophilus 
Asellidae Polycentropopidae Gammarus Hydrophilus 
Gammaridae Dytiscidae Cambarellus Tropisternus 
Cambaridae Hydrophilidae Baetis Berosus 
Baetidae Elmidae Callibaetis Sperchopsis 
Tricorythidae Tipulidae Leptohyphes Macronychus 
Coenagrionidae Culicidae Tricorythodes Tipula 
Lestidae Chironomidae Enallagma Culex 
Libellulidae Simuliidae Ischnura Chironomus 
Corduliidae Stratiomydae Lestes Pentaneura 
Belostomatidae Syrphidae Libellula Simulium 
FAMILIAS 
Planariidae Corixidae Epitheca Stratiomys 
Belostoma Ablabesmyia 
 
GÉNEROS 
Sigara Eristalis 
 
 
 
 
 
 
15 
Figura 1.-Porcentaje de abundancia de organismo por muestreo. 
May-00
33%
Jul-00
34%
May-01
22%
Jul-01
11%
 
 
De los 14 órdenes registrados, el mayor número de órdenes se encontró en el mes de Mayo-00 
con un total de 12 organismos (cf cuadro VIIIa), pero no así el número de géneros, donde tuvo 
una de las menores cantidades registradas (19 géneros), que al compararlo con el siguiente año en 
el mismo mes (May-01), resultó que éste fuera el de menor número en cuanto a órdenes se 
refiere con 9, pero con el de mayor número de géneros registrados, 25 (cf Cuadro VIIIc). Y en 
cuanto a familias se refiere, siempre obtuvo el mayor registro para el segundo periodo, 
registrando el mismo número en los meses lectivos de este periodo, (cf Cuadro VIIIb). 
 
Cuadro VIII. Muestra la relación cuantitativa, de los grupos colectados, por nivel de organización, a)Orden, 
b)Familia, c)Género 
 a b c 
Mes # Órdenes Mes # Familias Mes # Géneros 
May-00 12 May-00 16 May-00 19 
Jul-00 10 Jul-00 14 Jul -00 17 
May-01 9 May-01 18 May-01 25 
Jul-01 10 Jul-01 18 Jul -01 20 
 
La estación que presentó mayor abundancia de organismos fue Atlacomulco y la que presentó 
menor abundancia fue Ibarra; en La Barca, para Julio de 2000, no se colectaron organismos 
porque no se encontró agua en el área de muestreo 6. A pesar de que en la región del Alto Lerma 
sólo se eligió una estación de muestreo, es la más diversa; a diferencia del Bajo Lerma, que con 
3 estaciones de muestreo presentó una diversidad baja, incluso comparándola con el Medio 
Lerma (cf Cuadro IX). 
 
 
6 Se desconoce la causa de la falta de agua en esta localidad durante esta fecha. Probablemente se deba al desvío del 
cauce por el riego de campos de cultivo y el represamiento para los mismos fines. 
16 
Cuadro IX.-Abundancias de organismos en cada estación. Se presenta la abundancia (número de organismos 
colectados) por fecha de muestreo y el total de estos por estación. El número entre paréntesis representa el 
número de la estación de muestreo. 
Regiones del 
Río Lerma 
Nombre y 
Número de 
Estación 
Fecha 
de Muestreo 
Abundancia 
(# orgs colectados) 
Total 
(# orgs colectados 
totales) 
Mayo 2000 240 
Julio 2000 330 
Mayo 2001 83 
A
lto
 L
er
m
a 
Atlacomulco 
(1) 
Julio 2001 69 
722 
Mayo 2000 7 
Julio 2000 26 
Mayo 2001 16 
Chupícuaro 
(2) 
Julio 2001 2 
51 
Mayo 2000 19 
Julio 2000 26 
Mayo 2001 19 
El Sabino 
(3) 
Julio 2001 20 
84 
Mayo 2000 2 
Julio 2000 1 
Mayo 2001 54 
Pueblo Nuevo 
(4) 
Julio 2001 10 
67 
Mayo 2000 66 
Julio 2000 3 
Mayo 2001 9 
M
ed
io
 L
er
m
a 
La Calle 
(5) 
Julio 2001 7 
 
85 
Mayo 2000 4 
Julio 2000 4 
Mayo 2001 5 
Yurécuaro 
(6) 
Julio 2001 4 
 
17 
Mayo 2000 10 
Julio 2000 --- 
Mayo 2001 44 
La Barca 
(7) 
Julio 2001 1 
 
55 
Mayo 2000 2 
Julio 2000 3 
Mayo 2001 3 
B
aj
o 
L
er
m
a 
Ibarra 
(8) 
Julio 2001 2 
 
10 
TOTAL 1070 
 
17 
 
• Comparación de los Índices Bióticos. 
 
 De los índices utilizados en el presente trabajo (IBF, RBP-III, IBE, BMWP) sólo el RBP-
III presentó dificultades para identificar a los organismos (la identificación fue a nivel de 
género). 
 
Para emplear el RBP-III es necesario tener mucho mayor experiencia en la determinación 
que en cualquiera de los demás índices; esto le confiere precisión pero no es práctico para una 
evaluación rápida ya que son necesarias claves de identificación a nivel de género y por tanto es 
necesario el uso de equipo sofisticado y un costo más elevado de horas/hombre. Por ejemplo, 
para identificar a los organismos a nivel de género en el presente trabajo se utilizó un 
microscopio de disección Wild, modelo M3Z Kombis tereo, 6.5X-40X (Islas, 2003); para llegar a 
determinar a nivel de especie hubiera sido necesario un microscopio compuesto y capacitación 
proporcionada por especialistas de los distintos grupos de organismos para determinar ciertos 
caracteres y poder diferenciar entre dos especies del mismo género. 
 
 Se encontraron organismos no considerados en las listas de tolerancia a la contaminación 
orgánica. En dos índices (RBP-III e IBE) se tiene la capacidad de cubrir esos faltantes por medio 
de la utilización de grupos faunísticos denominados como “indeterminados ó no contemplados” y 
puede asignárseles valores, pero esto no brinda precisión en cuanto a la composición faunística de 
la comunidad y sobre todo en el valor determinado para esa familia o grupo particular (cf Cuadro 
X). 
 
 Algunos índices como el IBF y RBP-III consideran la abundancia como parte del índice 
debido a que es parte de la evaluación de la estructura comunitaria de los macroinvertebrados 
bénticos. Cabe destacar que ambos proceden del mismo índice biótico (Índice Biótico de 
Hilsenhoff); por otro lado, tenemos al IBE, donde en algunos grupos sí se toma en cuenta a la 
abundancia, ya que en estos organismos es más importante su función como bioindicadores 
dentro de la estructura comunitaria. 
 
Ninguno de los índices fue original o innovador, todos tienen algún precedente (cf Cuadro X), 
asimismo, de estos índices se derivan otros, lo cual quiere decir que se han ido adaptando estos 
índices para su aplicación en distintos países y afluentes. 
 
 
18 
 
 
 
 
Cuadro X.-Comparación de los distintos índices utilizados. 
Índice 
 
Nivel de 
Identificación 
Facilidad 
de Identificación 
Abundancia 
 
Diversidad 
Faltante 
Practicidad 
 
Basado en: 
 
Da origen a: 
 
IBF Familia No experto Sí 
Insecta-Hemiptera 
Crustacea-Decapoda --Cambaridae 
Turbellaria-Planaridae 
Turbellaria-Platyhelminthidae 
Sí Índice Biótico de Hilsenhoff; EUA (Hilsenhoff, 1977) 
 
 
 
 
RBP-III Género Experto Sí 
Insecta-Coleoptera--Elmidae---Macrorhynchus* 
Insecta-Coleoptera--Hydrophilidae ---Hydrophilus* 
Insecta-Coleoptera--Hydrophilidae ---Sperchopsis* 
Insecta-Díptera--Culicidae---Culex* 
Insecta-Ephemeroptera--Tricorythydae 
Insecta-Hemiptera--Corixidae---Corisella* 
Insecta-Hemiptera--Corixidae---Sigara* 
Insecta-Hemiptera--Belostomatidae 
Insecta-Hemiptera--Gerridae 
Insecta-Hemiptera--Mesoveliidae 
Insecta-Hemiptera--Veliidae 
Insecta-Odonata--Cordulidae---Epitheca 
Insecta-Odonata--Libellulidae---Libellula* 
Hirudinea-Erpobellidae* 
Crustacea-Decapoda --Cambaridae---Cambarelus* 
Crustacea-Isopoda--Asellidae---Asellus 
Turbellaria-Planaridae--Cura* 
No 
Modificación del Índice Biótico 
de Hilsenhoff; EUA (Plafkin et al., 1989) 
 
Índice Biótico del Estado de Nueva 
York, EUA (Bode et al., 1991) 
 
Índice Biótico del Estado de Nueva 
York, EUA (Bode et al., 1996) 
 
Índice Biótico del Estado deNueva 
York, EUA (Bode et al., 2002) 
IBE 
Orden/ 
Familia 
No experto 
Algunos 
grupos 
 
Coleoptera· 
Diptera· 
Hemiptera· 
Odonata· 
Crustacea-Cambarelidae· 
Mollusca-Physidae· 
Turbellaria-Planaridae· 
Sí Índice Biótico Extendido del río 
Trent, RU (Woodiwis, 1978) 
 
 
 
 
 
 
 
BMWP Familia No experto No 
Insecta-Diptera--Culicidae 
Insecta-Diptera--Stratiomydae 
Insecta-Ephemeroptera--Tricorythydae 
Insecta-Hemiptera--Belostomatidae 
Insecta-Hemiptera--Veliidae 
Crustacea-Decapoda --Cambaridae 
Sí 
Puntuación biótica de Chandler, 
Escocia (Chandler,1970) 
 
BMWP-ASPT, RU 
(Armitage et al., 1983) 
BMWP´, España(Alba-Tercedor 
y Sánchez-Ortega, 1988) 
* El índice contempla a estos grupos de manera indirecta denominándolos como "Indetermidados" e incluyéndolos en grupos. 
· No los contempla directamente, tiene un apartado especial pero, no da ningún valor. 
19 
• Aplicación de los Índices Bióticos. 
 
Los distintos valores de calidad del agua para las estaciones de muestreo y periodos, así 
como para los diferentes índices bióticos utilizados, es tan variado que el análisis sólo puede ser 
realizado a partir de un análisis puntual de cada índice (cf Cuadro XI). 
 
1.- Índice Biótico de Familias (IBF). 
 
En Atlacomulco la calidad del agua se calculó en niveles de contaminación de Aceptable 
a Muy Buena. Para el resto de las estaciones de muestreo los niveles de calidad de agua fueron de 
Ligeramente Pobre a Muy Pobre, indicando niveles con contaminación orgánica significativa, lo 
cual daña sensiblemente a la comunidad de macroinvertebrados bénticos. 
 
2.- Índice Biótico (RBP-III). 
 
 Con este índice se calcularon a diversas calidades de agua en las estaciones y periodos de 
muestreo. No se observó ningún tipo de tendencia temporal ni espacial. La única estación de 
muestreo constante en el paso del tiempo fue Atlacomulco, con el nivel Aceptable de la calidad 
del agua. 
 
3.-Índice Biótico Extendido de Ghetti (IBE). 
 
En todos los periodos y estaciones de muestreos se calcularon valores de calidad del agua 
con intervalos que pueden ser denominados como “contaminados” (Contaminado, Alta 
contaminación o Severa contaminación), aunque en Atlacomulco se mantuvo dentro de los 
niveles de contaminación orgánica más bajos (contaminado a ligeramente contaminado). 
 
4.-Grupo de trabajo para el monitoreo biológico (BMWP). 
 
 En todas las estaciones de muestreo y en todos los periodos se calcularon niveles de 
calidad del agua que van de Moderado a Muy Pobre, indicando una contaminación orgánica 
constante a lo largo del río Lerma. 
20 
Cuadro XI.-Valores calculados e interpretaciones sobre la Calidad del Agua del río Lerma, según los cuatro Índices. Se presentan los datos por localidad y 
fecha de muestreo. 
Indice Estación Mayo-2000 
Valor 
Interpretación Julio-2000 
Valor 
Interpretación Mayo-2001 
Valor 
Interpretación Julio-2001 
Valor 
Interpretación 
Atlacomulco 3,76 Muy Bueno 4,53 Bueno 4,71 Bueno 5,09 Aceptable 
Chupicuaro 8,43 Muy Pobre 8,92 Muy Pobre 7,81 Muy Pobre 8,50 Muy Pobre 
El Sabino 8,53 Muy Pobre 9,00 Muy Pobre 7,89 Muy Pobre 8,35 Muy Pobre 
Pueblo Nuevo 9,00 Muy Pobre 8,00 Muy Pobre 8,06 Muy Pobre 8,00 Muy Pobre 
La Calle 7,00 Pobre 7,00 Muy Pobre 8,44 Muy Pobre 8,43 Muy Pobre 
Yurécuaro 8,00 Muy Pobre 8,00 Muy Pobre 6,00 Ligeramente Pobre 6,25 Ligeramente Pobre 
La Barca 7,90 Muy Pobre * * 8,75 Muy Pobre 8,00 Muy Pobre 
IB
F 
Ibarra 9,00 Muy Pobre 6,00 Ligeramente Pobre 9,00 Muy Pobre 5,00 Bueno 
Atlacomulco 31,00 Pobre 18,00 Pobre 35,00 Pobre 42,00 Moderado 
Chupicuaro 11,00 Pobre 9,00 Muy Pobre 17,00 Pobre 9,00 Muy Pobre 
El Sabino 9,00 Muy Pobre 3,00 Muy Pobre 7,00 Muy Pobre 11,00 Pobre 
Pueblo Nuevo 10,00 Muy Pobre 2,00 Muy Pobre 12,00 Pobre 2,00 Muy Pobre 
La Calle 34,00 Pobre 7,00 Muy Pobre 18,00 Pobre 7,00 Muy Pobre 
Yurécuaro 11,00 Pobre 5,00 Muy Pobre 13,00 Pobre 23,00 Pobre 
La Barca 7,00 Muy Pobre * * 25,00 Pobre 3,00 Muy Pobre 
B
M
W
P 
Ibarra 10,00 Muy Pobre 0,00 Muy Pobre 5,00 Muy Pobre 6,00 Muy Pobre 
Atlacomulco 6,00 Contaminado 7,00 Contaminado 7,00 Contaminado 8,00 Ligeramente contaminado 
Chupicuaro 0,00 Alta contaminación 0,00 Alta contaminación 5,00 Severa contaminación 3,00 Alta contaminación 
El Sabino 4,00 Severa contaminación 0,00 Alta contaminación 4,00 Severa contaminación 3,00 Alta contaminación 
Pueblo Nuevo 0,00 Alta contaminación 1,00 Alta contaminación 3,00 Alta contaminación 2,00 Alta contaminación 
La Calle 6,00 Contaminado 2,00 Alta contaminación 2,00 Alta contaminación 2,00 Alta contaminación 
Yurécuaro 3,00 Alta contaminación 3,00 Alta contaminación 0,00 Alta contaminación 4,00 Severa contaminación 
La Barca 2,00 Alta contaminación * * 2,00 Alta contaminación 0,00 Alta contaminación 
IB
E
 
Ibarra 0,00 Alta contaminación 0,00 Alta contaminación 0,00 Alta contaminación 3,00 Alta contaminación 
Atlacomulco 6,44 Aceptable 6,33 Aceptable 6,17 Aceptable 6,15 Aceptable 
Chupicuaro 6,20 Aceptable 7,31 Ligeramente Pobre 6,79 Aceptable 5,50 Buena 
El Sabino 3,44 Excelente 3,00 Excelente 7,42 Ligeramente Pobre 7,06 Ligeramente Pobre 
Pueblo Nuevo 3,00 Excelente 10,00 Muy Pobre 8,24 Pobre 8,20 Pobre 
La Calle 5,73 Aceptable 8,33 Pobre 5,33 Buena 6,71 Ligeramente Pobre 
Yurécuaro 8,00 Pobre 8,00 Pobre 6,00 Aceptable 4,25 Buena 
La Barca 8,90 Muy Pobre * * 3,52 Muy Buena 8,00 Pobre 
R
B
P-
II
I 
Ibarra 3,00 Excelente 6,00 Aceptable 3,00 Excelente 6,00 Aceptable 
• No hubo colecta debido a que no se encontró agua en el punto de muestreo. 
21 
DISCUSIÓN. 
 
Características de selección de los Índices Bióticos. 
 
 Los Índices Bióticos analizados en el presente trabajo tienen una gran divulgación en 
diversas áreas, las cuales son: 1) evaluación la calidad del agua, 2) realización de bioensayos para 
medir su efectividad frente a otro tipo de contaminantes, 3) obtenención de información de la 
comunidad de macroinvertebrados y el grado de daño por la contaminación, y 4) realización de 
análisis multivariados que ayudan a determinar la calidad del agua para su posterior monitoreo. 
 
En el fondo de estas aplicaciones se puede ver la regionalización de los distintos tipos de 
índices bióticos y cómo se hacen intentos de adaptar los índices a distintas áreas geográficas. En 
algunos casos la adaptación resulta efectiva y en otros no, tal como lo menciona Resh (1996), “es 
muy riesgoso la extrapolación de los valores de tolerancia (a la contaminación orgánica) de las 
familias de su continente de origen a otro”. 
 
 El objetivo principal del 49% de las publicaciones revisadas (33 publicaciones de 149), es 
la evaluación y monitoreo de la calidad del agua de países de Europa. Allí, como es natural, 
utilizan índices europeos (BMWP e IBE); en tanto que los realizados en Canadá y EUA, utilizan 
los IBF y RBP, esto es debido a la cuestión de pertenencia geográfica y al acceso de la 
información regional, así como a las claves de identificación de los macroinvertebrados 
bentónicos de cada país, así como a la serie de cursos de capacitación desarrollados en cada 
continente para la utilización de dichos índices bióticos, p. ej.: el curso llevado a cabo por 
Università degli Studi di Trento, Agenzia Provinciale per L´Ambiente y Instituto Agrario di San 
Michele (2000), así como los cursos impartidos por United States Geological Survey (USGS) 
para la utilización de los RBP por medio de su programa Large River Monitoring Program 
(2006), y por el Canadian Council of Ministres of the Environment (CCME) en 2006. 
 
 En el resto de los artículos (51% ó 35 publicaciones) encontramos que un 7% (5 
publicaciones) se enfoca a adaptar los distintos índices bióticos, ya sean europeos (BMWP, 
BMWP´ e IBE) o americanos (RBP, en todas sus modalidades e IBF , con sus adaptaciones a cada 
estado de EUA), a sus respectivos países. En ellos se midieron su efectividad o se modificaron 
los valores de tolerancia de los distintos índices para una evaluación precisa de lacalidad del 
agua de acuerdo con las condiciones de cada país al que se intenta adaptar. Para el otro 44% de 
las publicaciones (30 artículos), su objetivo fue la utilización de los Índices Bióticos para la 
evaluación del estado de las comunidades de macroinvertebrados en los afluentes y su respuesta 
de impacto o recuperación, así como la simple descripción del estado de la comunidad. También, 
encontramos que en algunos otros se hace una comparación de los Índices Bióticos para la 
evaluación de la calidad del agua con análisis multivariados; esto con el objetivo de predecir el 
estado de la calidad del agua. Por último, tenemos a la prueba de los Índices Bióticos para 
monitorear el daño que sufren las comunidades de macroinvertebrados por la acción de otro tipo 
de contaminantes diferentes a la materia orgánica, como metales pesados, acumulación de 
metales pesados en los sustratos o en el tipo de sustrato; es decir, la utilización de bioensayos de 
macroinvertebrados bentónicos y su reacción a diferentes tipos de contaminantes. 
 
 
 
22 
Correlación de los diferentes Índices Bióticos con el Oxígeno disuelto. 
 
 Los cálculos de las correlaciones realizadas entre los diferentes Índices Bióticos y el 
oxígeno disuelto sirven para indicar qué tan relacionados están ambos parámetros. La relación de 
los Índices Bióticos existe debido a que el oxígeno disuelto es consumido por la respiración de 
los organismos, por la metabolización de la materia orgánica por las bacterias (APHA, 1995), 
para posteriormente ser recuperado por los compuestos resultantes de la fotosíntesis y a la 
aireación del medio acuático (corriente del río, oleaje, viento). 
 
La descomposició n de materiales es un proceso normal en todos los ecosistemas 
acuáticos, así como la función de bacterias y hongos en la descomposición. Este proceso se ve 
alterado a causa de la sobrecarga de desechos orgánicos que son demandantes de oxígeno para su 
metabolización, como son los desechos que encontramos en la región del río Lerma (desechos: 
domésticos, municipales, de plantas procesadoras de alimentos, agroquímicos), los cuales son 
aportados a este cauce por los principales río tributarios (río La Laja, río Turbio, río Duero y río 
Grande de Morelia y río Querétaro); ya que el oxígeno disuelto en el río es consumido a través de 
la oxidación química de todas las substancias antes mencionadas o por los procesos respiratorios 
de la descomposición biológica, los cuales llevarán a un agotamiento del oxígeno, luego, a una 
pérdida considerable de vida acuática y finalmente, a producir un sistema acuático totalmente 
anaeróbico (la severidad y la duración de los periodos de contaminación dependerá de varios 
factores: cantidad de desecho, tamaño del afluente y la temperatura del mismo). Generando que 
peces y macroinvertebrados que requieren altas concentraciones de oxígeno (para peces mayor a 
3 mg/l y para macroinvertebrados intolerantes a la contaminación es mayor a 2 mg/l, de acuerdo 
con Boyd 1990; Michaud, 1991; Zimmerman, 1993; APHA, 1995) sean reemplazados por formas 
tolerantes a la contaminación orgánica. Las algas serán eliminadas por la alta turbidez del sistema 
y al mismo tiempo, estimulando la liberación de nutrientes por actividades microbianas. 
 
 El cálculo de las correlaciones arrojó diversos valores para los periodos de muestreo e 
Índices Bióticos, sin mostrar una fuerte correlación constante. Para los Índices Bióticos IBF, 
BMWP e IBE observamos que los valores calculados de las correlaciones son más débiles en los 
periodos de sequía que en lluvias (cf Cuadro XII), debido a la baja corriente y cauce del río. Esta 
disminución en la corriente y el cauce del río es provocado por la evaporación del agua, y el 
desvío del mismo para la agricultura, así como por la formación de diques naturales por la 
acumulación de vegetación suspendida (maleza acuática de los géneros Eichornia sp, Typha sp y 
Potamogeton sp, IMTA, 1989), lo cual genera un aumento en la concentració n de contaminantes 
industriales, agropecuarios y orgánicos (aguas negras domésticas). Este aumento contaminantes, 
inicide directamente sobre las comunidades que habitan en el río Lerma (Hansen y Van Afferden 
2001), ya que las bajas concentraciones de ciertas sustancias químicas puede afectar la salud de 
un organismo estresado por los cambios en los patrones de comportamiento, taza de alimentación 
y por el incremento en el consumo de oxígeno (Cairns, 1968). 
 
Por el contrario, se observó que en la época de lluvias, se deshacen los diques generados 
por la vegetación suspendida y se diluyen los contaminantes, los cuales, son arrastrados muchos 
de estos contaminantes hasta el Lago de Chapala. 
 
 El RBP-III se comporta de forma irregular, no se observa periodicidad a diferencia de los 
otros índices bióticos, lo cual se debe a los valores de tolerancia tan específicos que maneja para 
23 
los géneros y sus familias, cabe resaltar que en algunos casos encontramos, dentro de los valores 
de tolerancia para familias y géneros (cf Anexo 1 Cuadro IX), que el valor de tolerancia de la 
familia es más alto que el del resto de los géneros pertenecientes a ella misma y viceversa; lo 
cual, se debe que al ser, este Índice Biótico, tan específico genera cierto conflicto al calcularse, 
esto es debido a que los valores de tolerancia entre especies de la misma familia son muy 
diferentes ya que pueden presentar ciertas adaptaciones que el resto de la misma familia no 
presenta ó tienen intervalos de tolerancia más amplios que el resto. Además, como se mencionó 
anteriormente, para llegar a este nivel de identificación es necesaria una mayor inversión de 
tiempo (capacitación de los especialistas), esfuerzo (determinación de géneros) y dinero (equipo 
más costoso, p. ej: microscópios ópticos; pago de honorarios más altos a los especialistas). 
 
Cuadro XII.- Valores de Correlación (r²) de los distintos Índices Bióticos utilizados contra el oxígeno disuelto 
en las distintas fechas de muestreo. 
Fecha Índices Bióticos r² p 
Mayo-2000 IBF & OD 0,283640 0,174173 
Julio-2000 IBF & OD 0,66982 0,02441 
Mayo-2001 IBF & OD 0,168802 0,311947 
Julio-2001 IBF & OD 0,85166 0,00108 
Mayo-2000 BMWP & OD 0,20991 0,25360 
Julio-2000 BMWP & OD 0,377367 0,142197 
Mayo-2001 BMWP & OD 0,01575 0,76715 
Julio-2001 BMWP & OD 0,550389 0,035099 
Mayo-2000 IBE & OD 0,177153 0,299071 
Julio-2000 IBE & OD 0,633476 0,032269 
Mayo-2001 IBE & OD 0,118617 0,403484 
Julio-2001 IBE & OD 0,576157 0,028957 
Mayo-2000 RBI-III & OD 0,062789 0,549464 
Julio-2000 RBI-III & OD 0,082960 0,531056 
Mayo-2001 RBI-III & OD 0,294601 0,164515 
Julio-2001 RBI-III & OD 0,101854 0,440992 
 
En las correlaciones globales calculadas (cf Cuadro XIII) se observa que el Índice Biótico 
con más alta correlación fue el IBF (r²=0.5002), el cual es el único Índice Biótico que se ha 
aplicado en México de forma experimental y obtuvo un resultado favorable (r²=0.93, Henne et al. 
2002). En contraste, los Índices Bióticos con menor correlación fueron el BMWP y el RBP-III 
con correlaciones r²=0.2884 y r²=0.1356, respectivamente. 
 
Cuadro XIII.- Correlaciones globales entre los Índices Bióticos y el oxígeno disuelto. 
 Índices Bióticos Multiple r² 
IBF & OD 0,500188 
BMWP & OD 0,28835 
IBE & OD 0,376351 
RBI-III & OD 0,135551 
 
Todo lo anterior es debido a la característica de regionalidad que presentan todos los 
Índices Bióticos. En este punto cabe resaltar lo mencionado por Washington (1984) y Rosenberg 
y Resh (1993) quienes coinciden en que los Índices Bióticos no son universalmente aplicables ya 
que son específicos al tipo de contaminación y a la geografía. 
24 
 
Aunado al carácter regional de cada Índice Biótico, se tiene el efecto de los pesticidas y 
los hidrocarburos policíclicos aromáticos (PAH`s) sobre las comunidades de macroinvertebrados 
acuáticos (Hart y Fuller, 1974; Van Der Geest et al., 1997; Schulz y Liess, 1997; Dunkel y 
Richards, 1998; Hansen y Van Afferden,2001; Den Besten et al., 2005; Paul et al., 2006; Chang 
et al., 2006) ya que no generan impacto directo sobre los niveles de oxígeno disuelto (cf Anexo 2, 
Figuras 1 y 2) pero generan un importante impacto sobre las comunidades de macroinvertebrados 
bentónicos, debido a que los macroinvertebrados acuáticos, en específico insectos, han mostrado 
una respuesta a concentraciones subletales de sustancias químicas tóxicas generando decrementos 
o incrementos de las tazas de respiración. Ambas respuestas tienen implicaciones fisiológicas 
mayores, porque un incremento en la taza respiratoria tiene un costo metabólico significativo y la 
reducción en la respiración puede llevar a la muerte del organismo (Hart y Fuller, 1974; Merritt y 
Cummings, 1996; Welch y Jacoby, 2004). 
 
Aplicación de los índices bióticos. 
 
En general, podemos mencionar que existe una necesidad de adaptar Índices Bióticos ya 
desarrollados en otros países o desarrollar el propio para su aplicación en la determinación de la 
calidad del agua por medio de la utilización de macroinvertebrados y/o el monitoreo del estado de 
salud de los distintos cuerpos de agua por estos mismos métodos, hasta la fecha de la búsqueda 
bibliográfica de este trabajo sólo se había aplicado, y publicado, un Índice Biótico utilizando 
macroinvertebrados el cual fue el IBF (Henne et al., 2002) y resultó favorable para el río que fue 
evaluado. En el presente trabajo el Índice Biótico más efectivo para hacer una aproximación en 
cuanto al estado de salud del río Lerma fue el IBF coincidiendo con los trabajos de Henne y 
colaboradores (2002) aunque sin los resultados tan contundentes, pero demostrando una 
correlación mediana (r²=0.5002), que sin ser muy amplia domina sobre los otros índices 
examinados. Cabe resaltar que es uno de los índices que tiene mayor facilidad en su aplicación, 
junto con el BMWP, a diferencia del IBE el cual presenta una ligera complicación en cuanto a 
identificar la unidades sistemáticas (US) y a la forma correcta de utilización del cuadro de los 
grupos faunísticos (cf Anexo 1 Cuadro VI). Finalmente, el RBP-III, el cual es un índice fácil de 
manejar igual que el IBF pero el nivel de identificación al que llega (género) implica más tiempo 
invertido para llegar al mismo resultado pero con un costo de tiempo y esfuerzo mucho mayor. 
 
Se puede decir, en términos generales, que el río Lerma está en el intervalo de 
Contaminado a Altamente Contaminado, de acuerdo con los valores determinados por los Índices 
Bióticos, IBF, BMWP e IBE. 
 
El RBP-III es el que más difiere de los demás índices en cuanto a los resultados de calidad 
del agua ya que, para los otros Índices Bióticos considerados el río Lerma está contaminado, 
pero para el RBP-III se determinó que su calidad del agua está en el intervalo de Aceptable a 
Ligeramente Pobre, es decir, Ligeramente contaminado. Esta disparidad puede deberse al mayor 
nivel de identificación y la mayor precisión a nivel de dar valores de tolerancia, ya que este 
índice trabaja con valores de tolerancia a nivel de género y el resto trabaja a nivel de familia en su 
mayoría y en su minoría de género. Específicamente, el IBE maneja Unidades Sistemáticas; así 
como un marcado valor de toleranc ia regional, mientras que el resto se basa más bien en valores 
de tolerancia empíricos (valores de tolerancia fisiológicos de los macroinvertebrados) aunque con 
sus adaptaciones para cada región geográfica en cuanto a los grupos que manejan y que están 
25 
incluidos en sus listas de tolerancia. 
 
Una de las grandes ventajas de utilizar Índices Bióticos es que se puede evaluar de forma 
indirecta el estado de la comunidad de macroinvertebrados que habitan el sistema evaluado y su 
estado a lo largo del tiempo. Y referente a esto se puede decir, sin haber realizado ningún tipo de 
análisis de abundancia ni de índices de diversidad, que hay una progresión en la desaparición de 
géneros y/o familias a lo largo del río Lerma, a partir de la parte alta del Lerma hasta la entrada 
del río en el lago de Chapala, lo cual nos indica el estado de salud del río Lerma. Este detrimento 
se ve reflejado en las abundancias respectivas siguiendo la misma tendencia del alto Lerma hasta 
su desembocadura con el Lago de Chapala. 
 
Además existe la necesidad de hacer los ajustes respectivos para la correcta adaptación de 
los Índices Bióticos al río Lerma. 
26 
CONCLUSIONES. 
 
 Los Índices Bióticos son utilizados de acuerdo con su país ó continente de origen para 
monitorear ó evaluar, en la mayoría de los casos, la calidad del agua de los cuerpos de agua. 
 
 Se demuestra una marcada estacionalidad en el área ya que los valores de correlación de los 
índices IBF, IBE y BMWP fueron menores en secas que en lluvias. 
 
 Las correlaciones van de medianamente fuerte a débiles debido al efecto del aumento de la 
concentración de substancias tóxicas (desechos industriales, agroquímicos y PAH) y la 
disminución de la concentración de oxígeno disuelto por la disminución de la solubilidad con 
temperaturas cálidas. 
 
 El IBF es el que tiene una correlación global mayor al resto de los índices y el RBP-III es 
muy específico pero no aplicable. 
 
 El IBF e IBE son los índices que en determinado momento se podrían adaptar para determinar 
la calidad del agua del río Lerma ya que sus correlaciones con los niveles de oxígeno disuelto 
son medianamente fuertes. 
 
 En general, la calidad del agua del río Lerma está Contaminada. 
27 
PROPUESTAS. 
 
 Realizar muestreos puntuales tanto río Lerma como en sus afluentes, así como de los 
manantiales y medir parámetros fisicoquímicos (oxígeno disuelto, pH, temperatura, velocidad 
de la corriente, compuestos nitrogenados y fosfatados, materia orgánica) así como determinar 
el tipo de contaminantes que son arrastrados por los afluentes y cuales son arrastrados 
directamente por el río Lerma. 
 
 Analizar metales pesados en sedimentos así como pesticidas e hidrocarburos para medir 
efectos no sólo sobre las comunidades de macroinvertebrados bentónicos sino sobre peces y 
sobre la población circundante al río Lerma y a los afluentes. 
 
 Mejorar el sistema de administración del agua en la cuenca y aumentar el tratamiento de las 
aguas residuales domésticas y municipales, así como establecer programas de estudio para 
remediar los suelos de la cuenca y el lecho del río. 
 
28 
REFERENCIAS. 
 
1. Literatura citada 
 
Abel, P. D. 1989. Water Pollution Biology. Ellis Horwood. Chichester, England. 304 pp. 
 
Alba-Tercedor, J. y A. Sánchez-Ortega. 1988. Un método rápido y simple para evaluar la calidad 
biológica de las aguas corrientes basado en el Hellawell (1978). Limnética 4:51-56. 
 
Alba-Tercedor, J. 1996. Macroinvertebrados Acuáticos y Calidad de las Aguas de los Ríos. IV 
Simposio del Agua en Andalucía (SIAGA). 2:203-213. 
 
Aparicio, J. 2001. Hydrology of the Lerma-Chapala Watershed. In: Hansen, A. M., y M. Van 
Afferden (Eds). The Lerma-Chapala Watershed. Kluwer Academic/Plenum Publishers. New 
York, USA. 3-31. 
 
American Public Health Association (APHA). 1995. Standard Methods for the examination of 
water and waste water.19th. American Public Health Association. USA. 1368 pp. 
 
Armitage, P. D., D. Moss, J. F. Wright y M. T. Furse. 1983. The performance of a new biological 
water quality score system based on macroinvertebrates over a wide range of unpolluted running 
water site. Water Research 17(3):333-347. 
 
Beck, W. M., Jr. 1954. Studies in stream pollution biology: A. simplified ecological classification 
of organism. Journal of Florida Academy Sciences 17(4):211-227. 
 
Bode, R. W., M. A. Novak y L. E. Abele. 1991. Methods for Rapid Biological Assessment of 
Streams. NYS Department of Environmental Conservation. Albany, NY. USA. 57 pp. 
 
Bode, R. W., M. A. Novak y L. E. Abele. 1996. Quality Assurance Work Plan for biological 
Stream Monitoring in New York State. NYS Department of Environmental Conservation. 
Albany, NY. USA. 89